Maa- ja metsätalouden kuormittamien pintavesien ekologinen tila ja sen seuranta

(1)

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUKSEN RAPORTTEJA 12 | 2014

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUS

Maa- ja metsätalouden

kuormittamien pintavesien ekologinen tila ja sen seuranta

Jukka Aroviita, Kari-Matti Vuori, Seppo Hellsten,

Jussi Jyväsjärvi, Marko Järvinen, Satu Maaria Karjalainen, Pirkko Kauppila, Samuli Korpinen, Minna Kuoppala, Sari Mitikka, Heikki Mykrä, Mikko Olin, Martti Rask,

Juha Riihimäki, Antti Räike, Jaana Rääpysjärvi, Tapio Sutela, Teppo Vehanen ja Kristiina Vuorio

MAA- JA METSÄTALOUDEN KUORMITTAMIEN PINTAVESIEN EKOLOGINEN TILA JA SEN SEURANTA

(2)

(3)

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUKSEN RAPORTTEJA 12 | 2014

Maa- ja metsätalouden

kuormittamien pintavesien ekologinen tila ja sen seuranta

Jukka Aroviita, Kari-Matti Vuori, Seppo Hellsten,

Jussi Jyväsjärvi, Marko Järvinen, Satu Maaria Karjalainen, Pirkko Kauppila, Samuli Korpinen, Minna Kuoppala, Sari Mitikka, Heikki Mykrä, Mikko Olin, Martti Rask,

Juha Riihimäki, Antti Räike, Jaana Rääpysjärvi, Tapio Sutela, Teppo Vehanen ja Kristiina Vuorio

Helsinki 2014

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUS

(4)

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUKSEN RAPORTTEJA 12 | 2014 Suomen ympäristökeskus

Vesikeskus

Taitto: Pirjo Lehtovaara

Kansikuva: Jaana Rääpysjärvi (Taasianjoki elokuussa 2009)

Julkaisu on saatavana vain internetistä: www.syke.fi/julkaisut | helda.helsinki.fi/syke

ISBN 978-952-11-4299-4 (PDF) ISSN 1796-1742 (verkkoj.)

(5)

ALKUSANAT

Maa- ja metsätalouden hajakuormitus on laaja-alaisimmin Suomen vesien tilaa hei- kentävä tekijä. Kuormitusta on pyritty vähentämään etenkin maatalouden ympäris- tötuen mukaisilla toimenpiteillä ja lukuisilla vesistöjen hoito- ja kunnostushankkeilla.

Tietämys kuormituksen määrän ja laadun vaihtelusta ja etenkin sen vaikutuksista vesien ekologiseen tilaan on kuitenkin pitkään ollut hyvin puutteellista.

Hajakuormituksen vaikutustiedon kartuttamiseksi ja seurannan tehostamiseksi maa- ja metsätalousministeriö (MMM) ja ympäristöministeriö (YM) käynnistivät vuonna 2006 nelivuotisen maa- ja metsätalouden vesienhoidon yhteistutkimusohjel- man (VEHO). Ohjelman tavoitteena oli kehittää kustannustehokkaita vesienhoitome- netelmiä, tutkia maa- ja metsätalouden ekologisia vesistövaikutuksia sekä kehittää vesistökuormituksen ja sen vaikutusten seurantaa. Ohjelmassa toteutettiin YM:n rahoituksella vuosina 2006–2010 konsortiohanke ”Maa- ja metsätalouden kuormituksen vaikutukset sisävesien ekologiseen tilaan ja niiden tavoitekuormituksen määrittäminen” (ns. MaaMet-hanke). Hanketta koordinoi Suomen ympäristökeskus (SYKE) ja siihen osallistuivat Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos (RKTL), alueelliset ympäristökeskukset (nykyiset ELY-keskukset) sekä Helsingin, Jyväskylän ja Oulun yliopistot. RKTL vastasi kalaston tilaa koskevasta tutkimuksesta ja SYKE muiden biologisten laatutekijöiden ja vedenlaadun tutkimuksesta.

Vuonna 2007 hajakuormitusvaikutusten seurantaa lisättiin merkittävästi MMM:n myöntämällä erillisrahoituksella, joka suunnattiin ”Maa- ja metsätalouden kuormituksen ja sen vesistövaikutusten seuranta” -nimisen seurantaohjelman toteutta- miseen. Ensimmäisenä toimintavuotena tälle ns. MaaMet-seurannalle suunniteltiin valtakunnallisen havaintopaikkaverkosto ja sisältö SYKEn, silloisten alueellisten ympäristökeskusten ja RKTL:n toimesta. Samalla seurantaan sisällytettiin myös rannikkovedet. Vuodesta 2008 MaaMet-seuranta on jatkunut yhtäjaksoisesti. Seuranta tuottaa valtakunnallisesti kattavaa tietoa maa- ja metsätalouden kuormituksen vaikutuksista pinta- ja pohjavesiin. MaaMet-seurannan internet-sivut ovat osoitteessa www.syke.fi/hankkeet/maamet.

Tässä raportissa esitetään MaaMet-hankkeen ja -seurannan ensimmäisten vuosien (2008–2012) keskeisimmät tulokset. Tulosten pääpaino on pintavesien biologisissa ja fysikaalis-kemiallisissa laatutekijöissä, jotka pitkälti nykylainsäädännössä määräävät jokien, järvien ja rannikkovesien ekologisen tilan ja välillisesti myös vesienhoidon toimenpiteiden toteuttamisen. MaaMet-seurannan aineistot ovat olleet tärkeässä osassa uuden pintavesien tilan arviointijärjestelmän kehityksessä (Vuori ym. 2009, Aroviita ym. 2012).

Maamet-hankkeessa seurataan myös kasvinsuojeluaineiden ja metallien pitoisuuk- sia maatalousvaltaisten alueiden pintavesissä sekä ravinteita ja kasvinsuojeluaineita maa- ja metsätalousvaltaisilla pohjavesialueilla. Näiden seurantojen tulokset julkais- taan erikseen SYKEn raportteja -sarjassa vuonna 2014.

MaaMet-seuranta jatkuu vuonna 2014. Seurannan jatkaminen on tärkeää, sillä tulosten arvo kasvaa seurantavuosien karttuessa: hajakuormituksen vaikutuksen osuutta pystytään luotettavasti arvioimaan vasta kun luonnon oman ajallisen ja paikallisen taustavaihtelun suuruus ymmärretään. Tämä taustavaihtelu on ekologisen tilan laatutekijöissä tyypillisesti suurta. Paikallisesti kattava ja ajallisesti jatkuva MaaMet-seuranta on myös tarpeellinen pohja vesiensuojelun toimenpiteiden suun- nittelulle ja niiden vaikutusten arvioinnille, sillä virheellinen vesistöjen tilan arviointi voi johtaa virheelliseen vesiensuojelun suunnitteluun.

(6)

Kaikkiaan Maamet-seuranta on vakiinnuttanut paikkansa vesistöseurannan ken- tässä. Lisäksi se on oleellinen osa haitallisten aineiden seurantaa. EU:n maatalous- politiikan uudistuessa olisi toivottavaa että Maamet-seuranta säilyttäisi laajuutensa myös siinä yhteydessä.

Kiitämme lämpimästi kaikkia ELY-keskusten seurannan vastuuhenkilöitä ja yli- opistojen tutkijoita sekä maa- ja metsätalousministeriötä ja ympäristöministeriötä hyvin toimineesta yhteistyöstä. ELY-keskusten MaaMet-seurannan vastuuhenkilöt ja näytteenottajat ansaitsevat erityiskiitoksen tämän arvokkaan seurannan toteutta- misesta.

(7)

SISÄLLYS

Alkusanat ...3

1 Johdanto ...7

2 Aineisto ja menetelmät ...8

2.1 Kohteiden valinta ...8

2.1.1 Sisävedet ...8

2.1.2 Rannikko ...9

2.2 Seurantamenetelmät ...10

2.2.1 Vedenlaatu ...10

2.2.2 Joet ...12

2.2.2.1 Vesikasvit ...12

2.2.2.2 Päällyslevät ...12

2.2.2.3 Pohjaeläimet ...13

2.2.2.4 Kalat ...13

2.2.3 Järvet ...14

2.2.3.1 Kasviplankton ...14

2.2.3.2 Vesikasvit ...14

2.2.3.3 Päällyslevät ...15

2.2.3.5 Kalat ...16

2.2.4 Rannikko ...16

2.2.4.1 Kasviplankton ...16

2.3 Valuma-alueiden maankäyttö ...17

2.4 Aineiston tarkastelu ja tilastolliset menetelmät ...18

3 MaaMet-seurannan tulokset ...19

3.1 Sisävesien fysikaalis-kemiallinen tila ...19

3.2 Rannikon fysikaalis-kemiallinen tila ...24

3.3 Sisävesien ja rannikon hydromorfologinen tila ...29

3.4 Jokien biologinen tila ...30

3.4.1 Vesikasvit ...30

3.4.2 Päällyslevät ...32

3.4.3 Pohjaeläimet ...35

3.4.4 Kalat ...39

3.4.5 Ekologinen tila ...41

3.5 Järvien biologinen tila ...43

3.5.1 Kasviplankton ...43

3.5.2 Vesikasvit ...47

3.5.3 Päällyslevät ...52

3.5.4 Syvänteiden pohjaeläimet ...54

3.5.5 Rantavyöhykkeen pohjaeläimet ...56

3.5.6 Kalat...59

3.5.7Ekologinen tila ...64

3.6 Rannikon biologinen tila ...66

3.6.1 Kasviplankton ...66

3.6.2 Pohjaeläimet ...69

(8)

4 Yhteenveto ja johtopäätökset ...71

KIRJALLISUUS ...73

Liite 1. Maa- ja metsätalouden kuormituksen seurantaan valitut jokikohteet (N = 65) ...76

Liite 2. Maa- ja metsätalouden kuormituksen seurantaan valitut järvet (N = 59) ...78

Liite 3. Maa- ja metsätalouden kuormituksen seurantaan valitut 40 rannikkovesikohdetta, jotka sijaitsevat 28 vesimuodostumassa. ...80

Liite 4. MaaMet-jokikohteiden laatutekijäkohtaiset tila-arviot (ELS-arvo) ja luokat ...81

Liite 5. MaaMet-järvien laatutekijäkohtaiset tila-arviot ...83

Liite 6. MaaMet-rannikkopaikkojen laatutekijäkohtaiset vesimuodotumien tila-arviot ...85

Liite 7. Jokien piilevien, pohjaeläinten ja kalaston yhteismitallistettujen ELS-arvojen väliset suhteet (ELS piilevä vs. ELS FiFI N = 42, ELS pohjaeläimet vs. ELS piilevä N = 60, ELS FiFI vs. ELS pohjaeläimet N = 40) ...86

Liite 8. Järvien vesikasvillisuuden vertailutilan arvioiminen luontaisesti reheville järville. ...87

Liite 9. Järvien kasviplanktonin, vesikasvien ja päällyslevästön, pohjaeläinten ja kalaston ekologisten laatusuhteiden väliset suhteet. Katkoviivat kuvaavat ekologisen tilan luokkarajoja. ...93

KUVAILULEHTI ...94

PRESENTATIONSBLAD ...95

DOCUMENTATION PAGE ...96

(9)

1 Johdanto

Rehevöittävien aineiden eli fosforin ja typen kuormitus on vesien tilaa voimakkaasti heikentävä tekijä niin Suomessa kuin muuallakin maailmassa (Thornton ym. 1999).

Ravinnekuormituksen lähteistä hajakuormituksen osuus on viime vuosikymmeninä jatkuvasti kasvanut pistekuormituksen osuuden vähennyttyä jätevesien tehokkaan puhdistuksen myötä (Ekholm ym. 2012, Haaranen 2012). Maatalouden osuus ih- mistoiminnan aiheuttamasta Suomen vesistöjen fosforikuormituksesta on arviolta noin 60 prosenttia ja metsätalouden osuus vajaa kahdeksan prosenttia. Vastaavasti typpikuormituksesta arviolta puolet on peräisin maataloudesta ja noin viisi prosenttia metsätaloudesta (Nyroos ym. 2006). Alueelliset erot kuormituksen määrässä ja lähteissä ovat suuria. Maatalouden kuormitus on voimakkainta maan etelä- ja länsiosissa, kun taas maan itä- ja pohjoisosissa metsätalouden kuormitusosuus voi olla suurempi (mm. Markkanen ym. 2001).

EU:n vesipolitiikan puitedirektiivin (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2000) ja sen nojalla säädetyn vesienhoitolain (1299/2004, Anonyymi 2004) säädökset edellyttävät hajakuormituksen ja sen vaikutusten seurantaa kohteissa, joissa kuormitus muodos- taa merkittävän riskin vesien alimman tavoitetilan eli hyvän ekologisen tilan heik- kenemiselle. Maa- ja metsätalouden kuormituksen vaikutukset vesien ekologiseen tilaan tunnetaan kuitenkin puutteellisesti, mikä vaikeuttaa vesienhoidon kustannus- tehokasta suunnittelua ja kohdentamista. Erityisesti monissa pienemmissä järvissä ja joissa sekä rannikolla hyvän tilan saavuttaminen on uhattuna maa- ja metsätalouden aiheuttaman rehevöitymisen, liettymishaittojen ja haitallisten aineiden kohonneiden pitoisuuksien takia.

MaaMet-hankkeessa tutkittiin maa- ja metsätalouden kuormittamien järvien ja jokien ekologista tilaa sekä kehitettiin olemassa olevia ja uusia ekologisen tilan luokittelu- ja seurantamenetelmiä. Valtaosa aineistoista saatiin vuonna 2007 aloitetusta MaaMet-seurannasta. MaaMet-seurantaverkkoon on valittu koko maan alueelta 67 jokivesimuodostumaa, 59 järvivesimuodostumaa ja 28 rannikkovesimuodostumaa, joissa seurataan vesien ekologista ja fysikaalis-kemiallista tilaa. Tämän raportin pää- tavoitteena on tarkastella pääsääntöisesti vuosien 2006–2012 valmistuneiden tulosten perusteella:

1. maa- ja metsätalouden kuormittamien jokien, järvien ja rannikkovesien ekologista tilaa,

2. biologisten laatutekijöiden suhdetta veden fysikaalis-kemiallisiin ominaisuuk- siin ja valuma-alueiden maankäyttöön, sekä

3. ekologisen tilan luokittelussa käytettävien eri biologisten laatutekijöiden tila-arvioiden yhteneväisyyttä.

(10)

2 Aineisto ja menetelmät

2.1

Kohteiden valinta

2.1.1

Sisävedet

Sisävesien MaaMet-seurantakohteet (kuva 1, liitteet 1 ja 2) valittiin vuonna 2007 alueellisten ympäristökeskusten esitysten perusteella seuraavien kriteereiden avulla:

1) Maatalouden voimakkaimmin kuormittamat järvet ja joet

• pistekuormituksen vaikutukset koko järven/joen tilaan vähäisiä (osuus kuormituksesta yleensä <20 %)

• maatalous myös historiallisesti eniten järven tilaan vaikuttanut tekijä

• peltojen osuus valuma-alueesta pääsääntöisesti >30–35 %, huomioiden kuitenkin valuma-alueen luonne, pintavesityyppi ja peltojen sijainti (esim.

vähäjärvisissä jokivesissä tai pienissä kuormitukselle herkissä järvissä, joissa merkittävin kuormitus peräisin lähivaluma-alueen pelloilta, voi osuus olla jonkin verran alhaisempikin)

• järvissä levähaitat ja happikadot toistuvia, kasviplanktonissa ja vesikasvilli- suudessa kasvipeitteisyys ja lajisto ilmentävät selkeästi rehevyyttä

• jokivesissä joitakin happamien sulfaattimaiden kuormituksen heikentämiä kohteita, missä pohjalevät, pohjaeläimistö, ja kalasto ilmentävät selvää rehe- vöitymistä

• peltoviljelyn vaikutuskohteiden ohella mukaan valitaan myös karjatalou- den ja turkiseläintuotannon voimakkaasti kuormittamia kohteita.

2) Metsätalouden voimakkaimmin kuormittamat ja tälle kuormitukselle herkät järvet ja joet

• pienet latvajärvet ja joet, joilla metsätalous merkittävin kuormittaja ja tilaa muuttanut tekijä

• valuma-alueen turvemaista pääosa ojitettu ja ojitusalueilla keskeinen vaikutus pintaveden tilan heikkenemiseen; kohteissa tunnettuja metsätalo- udesta aiheutuneita liettymis-/rehevyyshaittoja

• peltojen osuus valuma-alueesta pääsääntöisesti <5 %.

3) Hajakuormituksen voimakkaasti tai kohtalaisesti kuormittamat ja sille herkät järvet ja joet

• valuma-alueen pinta-alasta peltoja pääsääntöisesti 5–35 %

• kuormitusta eri lähteistä, maa- ja metsätalouden osuus kokonaiskuormi- tuksesta >50 %

• pintavesityyppien jakauma noudattelee voimakkaasti maa-/metsätalous- kuormitteisten vesien seurantakohteiden tyyppijakaumaa.

(11)

Kuva 1. Maa- ja metsätalouden kuormituksen vaikutusten seurantaan valittujen joki-, järvi- ja rannikkokohteiden sijainti.

2.1.2

Rannikko

Rannikkovesistä seurantakohteiksi valittiin 28 vesimuodostumaa ja yhteensä niillä oli 40 seurantapaikkaa (liite 3). Seurantapaikkojen valinnassa päähuomio kiinnittyi maanviljelyyn ja karjatalouteen, koska metsätalouden vaikutukset rannikkovesissä on vaikeasti havaittavissa ja erotettavissa muusta kuormituksesta. Valintakriteereis- tä tärkein oli, että seurantaan valittavan rannikkoalueen valuma-alueella oli joko runsaasti viljeltyä peltopinta-alaa (> 15 %) tai intensiivistä karjataloutta. Lisäksi valittavan jokisuun tuli olla riittävän suljettu, jotta kuormitusvaikutukset olisivat sel- keämmin havaittavissa. Mukaan haluttiin rannikolta myös maantieteellisesti kattava

0 50 100 km

¯

Joet Järvet Rannikko ELY-keskusraja

(12)

joukko seurantapaikkoja ja niitä valittiinkin koko rannikon pituudelta Virolahdelta Perämeren pohjukkaan.

Mukaan valitut paikat edustavat tyypiltään lähinnä sisäsaaristoa. Poikkeuksen tekee Uudenkaarlepyyn paikka, joka sijaitsee ulkosaaristossa. Saaristomerellä haluttiin myös tarkastella kuormituksen muutosta matkalla jokisuilta kohti avomerta ja siten mukaan valittiin välisaaristotyypin paikkoja. Seurantapaikoista lähes puolet (17 kpl) sijaitsee Saaristomerellä, koska maanviljelyn vaikutukset ovat siellä selkeimmin havaittavissa.

2.2

Seurantamenetelmät

Tämän raportin aineisto perustuu pääsääntöisesti vuosien 2006–2012 MaaMet-seurannan tulosten tarkasteluun. Seurannassa on pääasiallisesti noudatettu ympäristöhal- linnon seurantaohjetta (Meissner ym. 2012) ja MaaMet-seurantasuunnitelmaa, jossa on määrätty seurantarotaatiot eri laatutekijöille. Biologisten aineistojen käsittelyssä on noudatettu pintavesien ekologisen tilan luokittelun periaatteita (Vuori ym. 2009, Aroviita ym. 2012).

Jokien ekologisen tilan luokittelu perustuu kolmeen (päällyslevät, pohjaeläimet, kalat) ja järvien neljään (kasviplankton, vesikasvit ja päällyslevät, pohjaeläimet, kalat) biologiseen laatutekijään. Lisäksi jokivesissä on tarkasteltu vesikasviaineistoja, joiden tilan arvioinnin kehittäminen on aloitettu MaaMet-hankkeessa. Vedenlaadun fysikaalis-kemiallisia muuttujia seurattiin kaikissa vesimuodostumissa yhdessä tai useammassa näytepisteessä. Biologista seurantaa toteutettiin kattavasti suurimmassa osassa seurantaverkon vesimuodostumia.

2.2.1

Vedenlaatu

Jokien, järvien ja rannikon jokisuistojen vedenlaadun seurannan tiheys ja näytteen- ottoajankohdat kuvataan taulukossa 1. Vedenlaatua seurattiin vuosittain (R1-rotaatio).

Taulukko 1. Vedenlaadun seurannan tiheys.

Seurantakohde Seurantatiheys Ajankohdat

Joet, ainevirtaama 22 krt vuodessa virtaamapainotteisesti Joet, muut fys.kem. muuttujat 5 krt vuodessa III, V, VII-VIII, IX-X, XI-XII

Järvet 5 krt vuodessa III, V, VI, VII-VIII, IX-X

Suistot 5 krt vuodessa III, (avovesikausi 3 kertaa), X-XI

Ainevirtaama-asemilla näytteenoton ajoituksessa on edellytetty vuosikohtaista harkintaa, koska eri vuosina virtaamien huippuajankohdat saattavat vaihdella. Jär- vien näytteenotossa pyrittiin saamaan aikasarja järven syvännealueelta. Näytteenotto ajoitettiin kerran talvikerrostuneisuuden lopulle ja kolmesta neljään kertaa kesä-lokakuussa avovesikaudelle. Jokiestuaareissa näytteenotto ajoitettiin maaliskuulle, kolmasti kesälle ja kerran loka-marraskuulle. Järvien ja jokiestuaarien kerrostunei- suus tarkistettiin mittaamalla veden lämpötila 1-3 metrin välein. Vesinäytteet otettiin pinnalta (1 m) ja 1 metri pohjan yläpuolelta. Näytteenoton yhteydessä pyydettiin arvioimaan levähaittaa asteikolla 0–3 (0=ei havaittavissa, 1=havaittu, 2=runsaasti, 3=erittäin runsaasti) ja ottamaan levänäyte runsaasta tai erittäin runsaasta kukinnasta (Rapala ym. 2012). Jokien, järvien ja jokiestuaarien seuratut vedenlaatumuuttujat ovat taulukossa 2. Tämän raportin vedenlaatumuuttujien laskennassa on jokien osalta

(13)

huomioitu kaikki näytesyvyydet ja järvien osalta päällysveden näytteet ja lisäksi pohjanläheinen happi.

Ravinnepitoisuuksille, raudalle ja kiintoainekselle on ensin laskettu kasvukauden arvoista havaintopaikkakohtaiset vuosikeskiarvot vuosille 2006–2012. Vuosikeskiar- voista laskettiin havaintopaikkakohtaiset keskiarvot ajanjaksolle 2006–2012, jonka jäl- keen kohteille, joilla oli useita havaintopaikkoja, laskettiin vesimuodostumakohtaiset arvot eri havaintopaikkojen keskiarvoina. pH:n osalta on menetelty samoin, mutta on käytetty minimiarvoja. Kappaleiden 3.1 ja 3.2 kuvissa 3-5, 7-8 sekä 10–12 on käytetty ELY-keskusten laskemia 2. luokittelukauden fysikaalis-kemiallisten laatutekijöiden arvoja (Lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013).

Taulukko 2. Näytteistä analysoidut fysikaalis-kemialliset muuttujat.

Suureen nimi ja yksikkö Joet Järvet

pinta Järvet

pinta Estuaarit

pohja Huomautuksia

Lämpötila (°C) x x x x x

Happi (mg l^-1) (x) x x x x

Happi (%) (x) x x x x

Sähkönjohtavuus (mS m^-1) x x x x x

pH x x x x x

Sameus (FNU) x x x x x

Kok. N (µg l^-1) x x x x x

NO₃-N+NO₂-N (µg l^-1) x x x x x

NH₄-N (µg l^-1) x x x x x

Kok. P (µg l^-1) x x x x x

Liukoinen PO₄-P* (µg l^-1) x x x x x

Kiintoaine* (mg l^-1) x (x) (x) (x) (x) Meriveden analyysissä

suolan kanssa ongelmia

a-klorofylli (µg l^-1) 0-2 m x

Näkösyvyys (m) (x) x x

Levähaitta x x Silmämääräinen havainto,

näytteet runsaista kukin- noista

TOC (mg l^-1) x x

Saliniteetti (‰) x

PO₄-P (µg l^-1) (x) (x) (x) Määritykset vain asemilta,

joista aikaisempia PO₄-P tuloksia

SiO₂ (mg l^-1) talvi Meri, maaliskuu

Liukoinen Fe* (µg l^-1) (x) (x) Vain pohjan läheltä, meri

(aina), järvet (maalis- ja elokuu)

Fe (µg l^-1) x

Väri (mg l^-1 Pt) x x x

CODMn (mg l^-1) (x) (x) Metsätalousjärvet ja joet,

joista ei TOC tuloksia

Alkaliniteetti (Gran, mmol l^-1) x x

Fekaaliset enterokit (kpl / 100 ml) (x) Karjatalouskohteilla joet

(muutama kohde)

Lämpökestoiset kolit (kpl /100 ml) (x) Karjatalouskohteilla joet

(muutama kohde)

* Suodatukset Nuclepore 0,40 µm kalvolla.

(14)

2.2.2

Joet

2.2.2.1 Vesikasvit

Suomen ympäristökeskuksen toimesta on vesikasvillisuutta seurattu vuosina 2009- 2012 kaikkiaan 63 MaaMet-jokikohteella (70 erillistä kartoitusta) ja 73 muulla jokikohteella. Jälkimmäisistä valtaosa oli ns. vertailujokia eli mahdollisimman vähän hajakuormitettuja kohteita, joiden aineistoa voidaan käyttää vertailuolojen muodos- tamisessa vesikasvillisuudelle. Seurantatuloksista on laadittu kaksi opinnäytetyötä (Salow 2011, Rääpysjärvi 2012).

Jokien vesikasvillisuuden kartoitus on toteutettu maastossa 100 m:n kokonai- suuksina (Riihimäki 2010). Jokaisesta kohteesta pyrittiin kartoittamaan vesikasvilli- suus kahdelta 100 m:n jokijaksolta: toinen virta- ja toinen suvantopaikalta (Meissner ym. 2012). Kartoituksessa huomioitiin vain uomassa kasvavat lajit, mukaan lukien kivien vedenpinnan yläpuoliset osat. Sadan metrin jokijakso jaettiin viiteen 20 m osa-alueeseen, joista jokaisen kasvilajin yleisyys ja peittävyys arvioitiin prosenttiasteikolla (Riihimäki 2010). Peittävyydellä tarkoitetaan peittävyyttä neliömetrillä lajin tyypillisessä kasvustossa tutkitulla osa-alueella. Yleisyys saatiin arvioimalla 20 m osa-alueelta, monellako pinta-alaosuudella (%) laji esiintyy. Sammallajisto arvioitiin erillisiltä 1 × 2 m ruuduilta, joita sijoitettiin tutkittavalle 100 m:n jokiosuudelle 10 kpl vuorotellen uoman reunaan ja keskelle, mahdollisuuksien mukaan vuorotellen kummallekin uoman reunalle. Jokaisen sammallajin runsaus arvioitiin peittävyytenä kultakin ruudulta.

Tässä raportissa on mukana Rääpysjärven (2012) pro gradu -tutkielmassa tarkas- teltujen 39 MaaMet-jokikohteen putkilokasvi- ja sammalaineisto, turve- ja kangasmaiden jokityypeiltä. Kultakin paikalta on tehty yksi kartoitus. Yhteisön poikkeamaa vertailutilasta mittaavana muuttujina (alustavina luokittelumuuttujina) käytettiin prosenttista mallinkaltaisuutta eli PMA-indeksiä (Novak & Bode 1992) ja tyyppiominaisten taksonien esiintymistä kuvaavaa O/E-indeksiä (Moss ym. 1987, Aroviita ym. 2008). PMA-indeksin runsausmittana käytettiin putkilokasvien ja sammalten peittävyysarviota (PMA_PE, Rääpysjärvi 2012). Tässä tarkastelussa tyyppiominaisiksi taksoneiksi katsottiin sellaiset, jotka esiintyvät neljäsosalla jokityypin vertailujoista (O/E_0,25-indeksi, Rääpysjärvi 2012). Koska jokien vesikasvillisuudelle ei Suomessa ole vielä virallista tilan arviointimenetelmää, ei sitä huomioitu yli laatutekijöiden tehdyssä MaaMet-paikkojen ekologisen tilan laskennassa (kappale 3.4.5).

2.2.2.2 Päällyslevät

Päällyslevästöön kuuluvien piilevien näytteenotossa näyte pyrittiin ottamaan vä- hintään viideltä kiveltä 20–50 m koskijaksolta Suomen ympäristökeskuksen seurantaohjeistuksen mukaan (Meissner ym. 2012). Päällyslevien tilan luokittelussa käytetään kahta piileväyhteisön rakenteesta laskettua muuttujaa: tyyppiominaisten taksonien esiintymistä (TT40, Aroviita ym. 2008) ja lajiston prosenttista mallinkaltaisuutta (PMA, Novak & Bode 1992). Vertailuolot on muodostettu erikseen Pohjois- ja Etelä-Suomelle (ks. tarkemmin Aroviita ym. 2012). Tähän raporttiin päällyslevänäyt- teitä oli saatavilla kaikkiaan 63 MaaMet-jokipaikasta (yht. 168 näytteenottoa vuosilta 2006–2012). 14 jokipaikalta näytteitä oli vain yhdeltä vuodelta, 23 paikalta kahdelta, 11 paikalta kolmelta ja 15 paikalta 4-5 vuodelta.

(15)

2.2.2.3 Pohjaeläimet

Jokien pohjaeläinnäytteet on pääsääntöisesti kerätty samoilta koskipaikoilta kuin piilevänäytteetkin (kts edellinen luku 2.2.2.2). Näytteet kerättiin potkuhaavilla ympä- ristöhallinnon ohjeen (Meissner ym. 2012) mukaisesti. Ohjeessa rinnakkaisnäytteiden määrä on sidottu joen kokoon siten, että valuma-alueeltaan alle 1000 km²:n kokoisten jokien koskipaikoista otetaan kuusi näytettä (verkon koko 0,5 mm, 30 sekunnin pöy- hintä metrin matkalla ylävirtaan) ja yli 1000 km²:n kokoisten jokien koskista yhdeksän rinnakkaista näytettä. Valuma-alueeltaan alle 1000 km² joista pyrittiin ottamaan kuusi rinnakkaisnäytettä, kaksi kultakin ohjeen mukaiselta pohjanlaatutyypiltä (karkea kivikko, pikkukivikko, pehmeä pohja). Tähän raporttiin syys-lokakuussa 2006–2012 kerättyjä pohjaeläinnäytteitä oli saatavilla kaikkiaan 62 MaaMet-koskipaikalta (kaikkiaan 152 näytteenottoa). Aineistoa oli yhdeltä vuodelta 9 jokipaikalta, kahdelta vuodelta 25 paikalta, kolmelta vuodelta 22 paikalta ja 4-5 vuodelta kuudelta jokikohteelta.

Jokien pohjaeläinten tilan luokittelu perustuu kolmeen yhteisöjen tilaa kuvaavaan muuttujaan (Hämäläinen ym. 2007, Aroviita ym. 2012): tyypille ominaisten taksonien esiintymiseen (Aroviita ym. 2008), tyypille ominaisten EPT-heimojen (Ephemeropte- ra, Trichoptera, Plecoptera; eli päivänkorennot, vesiperhoset ja koskikorennot) esiintymiseen ja PMA-indeksiin (Novak & Bode 1992). Kullekin indeksille on määritetty vertailuarvot jokityypeittäin erikseen Pohjois- ja Etelä-Suomelle (Aroviita ym. 2012).

Savisameiden jokien vertailuoloina käytetään vastaavan kokoisten Etelä-Suomen turve- ja kangasmaiden vertailupaikkojen ainoistoa.

2.2.2.4 Kalat

Jokien kalaston seurantamenetelmänä käytettiin sähkökalastusta. Menetelmää voidaan käyttää kalayhteisöjen rakenteen tutkimiseen, sekä kalakantojen biomassan ja tiheyden arviointiin. Eri kalastoselvityksissä on aiemmin käytetty joko yhden, kahden tai kolmen poistopyynnin menetelmää (Maa- ja metsätalousministeriö 2008). Tässä työssä käytettiin yhden poistopyynnin menetelmää, koska eri menetelmien kalas- tettujen ja tuloksista laskettujen tiheysarvioiden vertaaminen aiheuttaa aineistoon ylimääräistä vaihtelua.

Sähkökalastus tehtiin koski/virta-alueella kahlaamalla ylävirtaan päin ilman sulkuverkkoja. Sähkökalastuspaikka valittiin siten että siinä on edustettuna kaikki kyseiselle virtajaksolle tyypilliset elinympäristöt. Pienissä (alle 15 m leveissä) joissa pyrittiin kalastamaan koko uoman leveydeltä, kun taas suurissa joissa kalastettiin ranta-alue joko toiselta tai molemmilta puolilta jokea. Sähkökalastus ajoitettiin elo–lo- kakuuhun, jolloin syyskutuisten lohikalojen saman vuoden poikaset näkyvät sähkö- kalastussaaliissa (tarkempi menetelmän kuvaus: Maa- ja metsätalousministeriö 2008).

Sähkökoekalastusten antamien kalatiheyksien pohjalta laskettiin kalaston tilaa kuvaava kalaindeksi (FIFI, Finnish fish index), joka koostui viidestä muuttujasta:

ympäristömuutoksille herkkien lajien osuus kokonaislajimäärästä, ympäristömuu- toksille sietokykyisten lajien osuus kokonaislajimäärästä, särkikalojen tiheys, lohen ja taimenen kesänvanhojen (0+) yksilöiden tiheys ja lajilukumäärä (Vehanen ym. 2006, Vehanen ym. 2010). Mittarien arvot mallinnettiin välille 0–1 kertymäfunktiota apuna käyttäen. Kalaindeksi laskettiin näiden muuttujien keskiarvona. Vuosina 2006–2012 sähkökalastuksia tehtiin kaikkiaan 42 MaaMet-jokikohteella (75 näytteenottoa). Näyt- teitä otettiin 21 jokipaikassa yhtenä vuonna, 16 paikassa kahtena vuonna, 4 paikassa kolmena vuonna ja Laihianjoella neljänä vuonna.

(16)

2.2.3

Järvet

2.2.3.1

Kasviplankton

Kasviplanktonin koostumus- sekä klorofyllinäytteet (yht. 321 näytteenottoa) otettiin vuosina 2006–2012 Limnos-noutimella vesinäytteenoton yhteydessä 55 järvestä, joista kasviplanktonnäytteitä otettiin yhtenä vuonna 8 järvestä, kahtena vuonna 16 järvestä, kolmena vuonna 13 järvestä, ja 4-6 vuonna 18 järvestä. Näytteitä on otettu pääsääntöisesti 3–4 (suositus 4) kertaa avovesikaudella kuukausittain kesä-syyskuussa. Näytteenoton oh- jeelliset ajankohdat olivat:

1. näytteenotto: kesäkuun 20. päivänä ± 3 pv

2. näytteenotto: heinäkuun 31. päivänä ± 3 pv (jos neljä näytettä) 3. näytteenotto: elokuun 20. päivänä ± 3 pv

4. näytteenotto: syyskuun 15. päivänä ± 3 pv

Kerätystä aineistosta laskettiin järvien ekologisen tilan arvioinnissa käytettävät kas- viplanktonmuuttujat: kasviplanktonin kokonaisbiomassa tuoremassana (kesä-elokuun tulokset), a-klorofyllipitoisuus (kesä-syyskuu), haitallisten sinilevien (syanobakteerien) prosenttiosuus kokonaisbiomassasta (heinä-elokuu) sekä TPI-indeksi (kasviplanktonin trofiaindeksi, Willén 2007, kesä-elokuu) (Aroviita ym. 2012). Ko- konaisbiomassa, haitallisten sinilevien prosenttiosuus ja TPI-trofiaindeksi laskettiin runsasravinteiselle (Rr) järvityypille käyttäen runsaskalkkisen järvityypin luokkarajoja. Tästä johtuen Rr-järvityypin kasviplanktoniin perustuva tila-arvio on vain suuntaa antava.

2.2.3.2 Vesikasvit

Järvien vesikasvillisuuden seurantamenetelmänä käytettiin pääosin päävyöhyke- linjamenetelmää, jossa kunkin lajin yleisyys ja peittävyys arvioidaan viiden metrin levyiseltä linjalta prosenttiasteikolla (Kuoppala ym. 2008, Meissner ym. 2012). Linjat suunnattiin kohtisuoraan rannasta järvelle päin, ja päätepisteenä oli kasvillisuuden ulkoraja. Kasvillisuus tutkittiin kahluusyvyydelle saakka kahlaten ja ulompana ve- neellä soutaen. Vesikasveja kartoitettiin vuosina 2006–2012 53:sta MaaMet-seurannan järvestä. Tähän raportointiin otettiin lisäksi mukaan viisi vuosina 2004–2005 tehtyä MaaMet-järven vesikasvikartoitusta. Paimiojärveltä aineistoa oli kahdelta vuodelta ja muilta järviltä yhdeltä vuodelta.

Muutamalla järvellä menetelmä poikkesi päävyöhykelinjamenetelmästä. Ennen vuotta 2007 tehdyillä linjoilla arvioitiin kunkin lajin yleisyys ja peittävyys jokaiselta vyöhykkeeltä erikseen (Meissner ym. 2012). Jyväskylän ympäristötutkimuskeskus käytti hieman muunneltua päävyöhykemenetelmää, jossa sammaleet ja näkinpar- taiset jätettiin kokonaan havainnoimatta sekä eräitä vaikeita lajeja määritettiin vain sukutasolle (Hynynen ym. 2007). Äimäjärvellä käytettiin aluekartoitustyylistä lin- jamenetelmää, joka oli kuitenkin hyvin tarkka ja antoi vertailukelpoisen tuloksen (Häyhä & Jutila 2006).

Vesikasvillisuuden tila-arvioinnin vertailuaineisto on jaettu kunkin järvityypin sisällä Pohjois-Suomen ja Etelä-Suomen järviin. Aineistosta laskettiin kullekin järvelle kasvillisuuden luokittelussa käytettävät kolme muuttujaa (Leka ym. 2008, Aroviita ym. 2012): tyyppilajien suhteellinen osuus kokonaislajistosta (TT50SO), prosenttinen mallinkaltaisuus (PMA, Novak & Bode 1992) sekä referenssi-indeksi (RI, Schaumburg ym. 2004, Penning ym. 2008).

(17)

Vesipuitedirektiivin mukaan vesikasvit ja päällyslevät (kappale 2.2.3.3.) ovat yksi laatutekijä. Tässä raportissa vesikasveja ja päällysleviä tarkastellaan erikseen, mutta vesimuodostuman ekologisen tilan laskennassa huonommassa tilassa oleva osalaa- tutekijä määräsi koko laatutekijän (vesikasvit ja päällyslevät) tilan (ks. Aroviita ym.

2012).

2.2.3.3 Päällyslevät

Järvien rantavyöhykkeen päällyslevistä kerättiin piilevänäytteet Suomen ympäris- tökeskuksen seurantaohjeistuksen mukaan (Meissner ym. 2012). Piilevänäyte otettiin järven avoimelta kivikkorannalta 20-40 cm:n syvyydestä otetuilta 5-10 kiveltä.

Näytteet otettiin kolmelta eri kivikkorannalta. Mikäli järvessä oli vain yksi tai kaksi kivikkorantaa, riitti näiltä järviltä näyte/ranta.

Tähän raporttiin piilevänäytteitä oli saatavilla kaikkiaan 40 MaaMet-järvestä (yht.

78 näytteenottoa vuosina 2008–2012). Piilevänäytteitä otettiin osalla järvistä joka kolmas vuosi (R3-rotaatio, N = 21), joka vuosi (R1-rotaatio, N = 18) tai joka kuudes vuosi (R6-rotaatio, N = 1). Aineistosta laskettiin järvien päällyslevien tilan luokittelussa käy- tettävät piileväyhteisön luokittelumuuttujat: tyyppiominaisten taksonien esiintyminen (TT40, Aroviita ym. 2008) ja lajiston prosenttinen mallinkaltaisuus (PMA, Novak &

Bode 1992). Päällyslevästön vertailuolojen muodostamiseen käytetään järven kokoon ja veden humuksisuuteen perustuvia järvityyppien yhdistelmiä, joista kullekin on muodostettu erilliset vertailuolot, vertailuarvot ja luokkarajat. Osalle järviryhmistä on muodostettu kriteerit ainoastaan TT40-indeksille vertailujärvien vähäisyyden takia.

Järvien syvänteiden pohjaeläinnäytteet otettiin Ekman-noutimella kunkin järven sy- vännealueelta. Rinnakkaisia Ekman-nostoja otettiin yhteensä viisi kappaletta kultakin syvänteeltä. Syvänteiden pohjaeläimistöä ei seurattu kaikkein matalimmissa järvissä syvännealueiden puuttumisen takia. Syvännepohjaeläinnäytteitä otettiin vuosina 2006–2012 yhteensä 44 järvestä. Lisäksi vuosien 2004–2005 aineistoa oli saatavilla viidestä MaaMet-seurannan järvestä. Kaikkiaan syvänteiden pohjaeläinaineistoa on tässä raportissa 46 järvestä, joista 42:lla oli olemassa keskisyvyystieto (keskisyvyys 1,41 - 11,3 m). Valtaosassa järvistä oli käytössä yhden (N = 17) tai kahden (N = 15) vuoden näyte. Kolmena vuonna näytteenottoa oli tehty 9 järvellä, neljänä vuonna 5 järvellä. Syvännepohjaeläinyhteisöjen tilan luokittelussa käytetään PMA-indeksiä (Novak & Bode 1992) ja syvännepohjaeläinindeksiä (PICM, Profundal Invertebrate Community Metric, Jyväsjärvi & Hämäläinen 2011). Valtaosa MaaMet-järvistä kuuluu kuitenkin vertailuoloissa huonosti edustettuihin järvityyppeihin, joille PMA-indeksiä ei voitu luotettavasti laskea. PICM:n järvikohtaiset vertailuarvot laskettiin käyttämäl- lä kahta eri regressiomallia (Aroviita ym. 2012). Mikäli järveltä oli sekä keski- että näytesyvyystieto, aineistosta laskettiin PICM-indeksin vertailuarvo mallilla, joka sisältää sekä keski- ja näytesyvyystiedon. Sen sijaan keskisyvyystiedon puutuessa käytettiin vaihtoehtoista näytesyvyysmallia. Tarkasteltaessa syvännepohjaeläimistön ekologisen laatusuhteen vastetta ravinnekuormitukseen syvännepohjaeläinaineisto jaettiin kahteen ryhmään: matalat (keskisyvyys < 3 m) ja syvemmät (> 3 m) järvet.

Aineiston jaon tarkoituksena oli tarkastella onko syvyydellä merkitystä PICM:n vas- teelle ravinnekuormitukseen.

Järvien rantavyöhykkeen pohjaeläinnäytteet kerättiin potkuhaavilla avoimilta ki- vikkorannoilta 25-40 cm:n syvyydeltä (Meissner ym. 2012). Kustakin järvestä valittiin kolme erillistä ranta-aluetta, joista otettiin vähintään kaksi 20 sekunnin rinnakkais- näytettä. Mikäli järvestä ei löytynyt kolmea erillistä kivikkorantaa, otettiin kuitenkin yhteensä kuusi rinnakkaisnäytettä. Kuudesta rinnakkaisnäytteestä muodostettiin

(18)

yksi 2 minuutin kokoomanäyte, jota käytettiin litoraalipohjaeläimistön tilan arvioinnissa (Aroviita ym. 2012). Litoraalivyöhykkeen pohjaeläinnäytteitä otettiin 38 järveltä vuosina 2007–2011. Lisäksi aineistoa oli kolmelta järveltä vuosilta 2004–2005.

Yhteensä aineistoa on 39 MaaMet-järveltä, joista 19 järveltä on näytteitä otettu yhtenä vuonna, 8 järveltä kahtena, 8 järveltä kolmena ja 4 järveltä neljänä vuonna. Aineistolle laskettiin tyyppiominaisten taksonien lukumäärä (TT, Aroviita ym. 2008) ja prosenttinen mallinkaltaisuus (PMA, Novak & Bode 1992) luokitteluohjeessa (Aroviita ym.

2012) kuvattujen alustavien vertailuolojen perusteella, jotka on muodostettu järvi- tyyppien yhdistelmille.

Syvänteen ja litoraalin pohjaeläinten seurantatuloksia tarkastellaan tuloksissa erikseen. Vesimuodostuman ekologisen tilan laskentaan pohjaeläimistön tila määrättiin huonommassa tilassa olevan elinympäristön perusteella (ks. Aroviita ym. 2012).

2.2.3.5 Kalat

Järvien kala-aineisto kerättiin standardinmukaisella verkkokoekalastuksella Nor- dic-yleiskatsausverkkoja käyttäen (SFS-EN 14757 2005, Olin & Ruuhijärvi 2002, Maa- ja metsätalousministeriö 2008). Lisäksi indikaattorilajit -muuttujan kohdalla käytettiin asiantuntija-arvion tukena muuta saatavilla olevaa kalatietoa. Verkkoöiden määrä suhteutettiin järven pinta-alaan ja syvyyteen. Verkkojen sijoittelussa noudatettiin ositettua satunnaisotantaa siten, että verkkopaikat arvottiin ja verkkoja laskettiin eri syvyysvyöhykkeille. Matalimmassa syvyysvyöhykkessä käytettiin pohjaverkkoja ja syvemmissä lisäksi pinta- tai pinta- ja välivesiverkkoja. Pyyntiajankohta oli heinä- kuun puolivälistä syyskuun alkuun ja pyyntiaika n. 12 h/yö. Saalis lajiteltiin, laskettiin, punnittiin ja mitattiin verkkoja solmuvälikohtaisesti. Saaliista laskettiin kalaston ekologisen tilan arvioinnin päivitettyyn vertailuaineistoon perustuvat muuttujat:

kokonaisbiomassa- ja kokonaislukumääräyksikkösaaliit, särkikalojen (toutainta, säy- nettä ja mutua lukuunottamatta) biomassaosuus (%) saaliissa sekä indikaattorilajien esiintyminen. Niistä laskettiin kalaston ekologista tilaa rehevöitymispaineen suhteen kuvaava ELS4-muuttuja, joka päivityksen myötä antaa aikaisempaan raporttiin verrattuna tiukempia luokitustuloksia (Olin ym. 2013). Maa- ja metsätalouden aiheuttaman kuormituksen kalaseuranta-aineistoa vuosilta 2006-2012 oli 58 järvialtaalta (kokohaarukka 25–3330 ha). Aineisto painottui Etelä- ja Keski-Suomeen (VHA1-4) sekä mataliin humusjärviin ja runsasravinteisiin järviin. Aineistoa oli yhdeltä vuodelta 7 järveltä, kahdelta vuodelta 50 järveltä ja kolmelta vuodelta yhdeltä järveltä.

2.2.4

Rannikko

2.2.4.1

Kasviplankton

Rannikon 28 vesimuodostumasta otettiin kasviplanktonnäytteitä 1 - 3 kertaa avovesikaudella heinä- ja elokuussa vuosien 2007 – 2012 aikana. Havaintoasemasta riippuen näytteitä oli saatavilla enintään neljältä vuodelta. Joillakin asemilla havaintojakson aikana oli käyty vain kerran. Näytteitä oli yhteensä 105 kappaletta.

Aineistoista laskettiin kasviplanktonin tilan arviointiin perustuvat muuttujat:

kasviplanktonin kokonaisbiomassa tuoremassana, lajibiomassat sekä a-klorofyllipitoisuus. Ympäristöhallinnon kasviplanktonrekisteri tuottaa lisäksi haitallisten sinilevien (syanobakteerien) osuudet kokonaisbiomassasta, mitä tietoa hyödynnettiin rehevyystarkasteluissa, vaikka rekisterin tuottama haitallisten sinilevien lajilista on osittain puutteellinen rannikkovesien osalta.

(19)

Rannikon pohjaeläinnäytteet otettiin pääasiallisesti Ekman-noutimella (225 cm²).

Uudenmaan (UUD) ELY-keskuksen näytteissä van Veen -noudin (1100 cm²) oli pää- asiallinen näytteenotin. Etelä-Pohjanmaan (EPO) ELY-keskuksessa tulokset saatiin ottamalla viiden Ekman-noutimellisen kokoomanäyte (5×225 cm²). Kaikki näytteet seulottiin 0,5 mm seulalla, mutta EPO-ELYssä myös 1,0 mm seulakoko laskettiin.

Kaikki näytteet olivat kvantitatiivisia.

Näytepaikat olivat pääasiassa pehmeitä pohjia, mutta neljällä paikalla oli hiekka- pohja ja neljällä paikalla kova savipohja. Näytteistä noin 7 % oli pohjilta, joissa oli hapettomuutta tai vain ohut pintakerros hapellinen. Yhteensä 157 näytettä otettiin 40 paikalta, jotka kuuluvat 28 vesimuodostumaan.

Pohjaeläinyhteisön tunnuslukuna käytettiin murtovesien pohjaeläinindeksiä (BBI), joka kuvaa yhteisön vastetta rehevöitymiselle (Perus ym. 2007). Indeksissä rehe- vöitymiselle herkät lajit saavat korkean herkkyysarvon, mikä nostaa indeksilukua paremmassa tilassa olevissa pohjaeläinyhteisöissä. Tässä raportissa BBI-arvot on standardisoitu 0-1 skaalalle ja vesienhoidon 2. suunnittelukauden luokittelutulokset on laskettu niille vesimuodostumille, joilla tehtiin MaaMet-hankkeen näytteenottoa.

2.3

Valuma-alueiden maankäyttö

Jokien ja järvien seurantapaikkojen yläpuoliset valuma-alueet (järvissä myös koko lähivaluma-alue) määritettiin perustuen olemassa olevaan valuma-aluejakoon 3.

jakotason tarkkuudella, korkeusmalliin (DEM korkeusmalli 25) sekä vesistötietoihin (rantaviiva 1:250 000). Jos biologinen näytteenotto tapahtui hyvin lähellä 3. jakotason purkupistettä (alle 200 m), valuma-alueeksi rajattiin valmiit purkupisteen yläpuoliset 3. jakotason valuma-alueet. Mikäli näytteenottopiste oli kauempana purkupisteestä, rajattiin valuma-alue korkeusmalliin ja rantaviivatasoon perustuen ArcGis Spatial Analystin sekä ArcGis-ohjelman lisäosan ArcHydro-työkalun avulla. Poikkeuksen muodostivat muutamat kohteet, joissa oli yksinkertaisempaa digitoida valuma-alue käsin käyttäen pohjana 3. jakotason valuma-alueita ja korkeusmalli- ja rantaviiva- tasoa. Kaikissa järvikohteissa valuma-alue rajattiin seurantakohteena olevan järven luusuaan.

Rajattujen valuma-alueiden maankäyttötiedot määritettiin käyttäen CORINE 2000 aineistoa (CLC 2000 maankäyttö/maanpeite 25 m), suomaskia (MTK Suot, 25 m) ja kalliomaskia (MTK Kalliot, 25 m). Aineistosta laskettiin kaikille valuma-alueille maankäyttöä kuvaavat tunnusluvut (taulukko 3). Lisäksi valuma-aluetta vastaavan biologisen näytteenoton pisteille määritettiin pisteen korkeus merenpinnasta (kor- keusmallista) ja etäisyys lähimpään yläpuoliseen järveen (rantaviiva 1:250 000 tasosta, vain jokipisteille).

(20)

Taulukko 3. Maankäyttöä kuvaavat muuttujat sekä käytetyt Corine Land Cover (CLC) 2000 aineiston luokat.

Muuttuja CLC-luokka (4. taso)

Valuma-alueen pinta-ala (ha) Kaikki

Järvien osuus (%) 5120, 4112

Turvemaiden osuus (%) 3112,3122,3132,3243,4121,4122

Peltojen osuus (%) 2110

Laitumien osuus (%) 2310

Muun maatalousmaan osuus (%) 2220, 2430

Metsien osuus (%) 3111, 3112, 3121, 3122, 3123, 3131, 3132, 3133

Ojitettujen metsien osuus (%) Alueet, jotka alle 50 m etäisyydellä alle 2 m leveästä ojasta tai purosta CLC-luokissa 3111, 3112, 3121, 3122, 3123, 3131, 3132, 3133

Ojitetut harvapuustoiset alueet, latvuspeittävyys 10–30%, kiven- näismaalla %

Alueet, jotka alle 50 m etäisyydellä alle 2 m leveästä ojasta tai purosta CLC-luokassa 3242

Ojitetut harvapuustoiset alueet, latvuspeittävyys < 10%, kivennäis- maalla %

Alueet, jotka alle 50 m etäisyydellä alle 2 m leveästä ojasta tai purosta CLC-luokassa 3241, josta poistettu turvemaat suomaskilla ja kalliot kalliomaskilla

2.4

Aineiston tarkastelu ja tilastolliset menetelmät

Vedenlaadusta tässä raportissa tarkastellaan raudan, kiintoaineksen, kokonaisfosforin- ja typen suhteita peltojen osuuteen valuma-alueella, ravinnepitoisuuksia ja pH:ta sekä biologisten muuttujien suhteita niihin.

Ekologisen tilan arviointiin käytettävät biologisten laatutekijöiden luokittelumuut- tujien vesimuodostumakohtaiset arvot ja niiden ekologiset laatusuhteet (ELS-arvot) on laskettu vesienhoidon toisen luokittelukierroksen ohjeiden (Aroviita ym. 2012) mukaisesti. Useampien vuosien havainnoista laskettiin kullekin seurantapaikalle muuttujakohtainen keskiarvo. Järvissä syvänne- ja rantavyöhykkeen pohjaeläimis- tön välillä ja vesikasvillisuuden ja päällyslevien välillä huonommassa tilassa olevan osalaatutekijöiden tila määrää varauksin koko laatutekijän tilan (Aroviita ym. 2012).

Kaikki raportin biologisten laatutekijöiden tila-arviot esitetään muuttujittain yh- teismitallisina ELS-arvoina, jolloin erinomaisen ja hyvän luokan raja-arvo on ELS = 0,8; hyvän ja tyydyttävän luokan raja 0,6; tyydyttävän ja välttävän luokan raja 0,4;

välttävän ja huonon luokan raja 0,2 ja luokan huono alaraja ELS = 0. Sama menettely on käytössä vesienhoidon 2. luokittelukierroksella. Nämä vesimuodostumakohtaiset ELS-arvot on esitetty liitteissä 4, 5 ja 6. Valtakunnallisten ohjeiden (Vuori ym. 2009, Aroviita ym. 2012) mukaan laskennallisen ekologisen tilan eli ns. yleisluokittelun luotettavuutta on vielä arvioitava vedenlaadun, hydromorfologian ja painetietojen perusteella ennen lopullista päätöstä vesimuodostuman tilaluokasta.

Eri laatutekijöiden ekologisten laatusuhteiden vaihtelua joki- järvi- ja rannikkotyy- peissä tarkasteltiin viiksilaatikkokuvaajien avulla. Vedenlaadun ja biologisten laatute- kijöiden tila-arvioiden suhdetta kohteiden valuma-alueen peltoisuuteen tarkasteltiin hajontakuvioiden avulla. Lisäksi hajontakuvioilla tarkasteltiin tilamuuttujien ja vedenlaadun välisen yhteyden voimakkuutta. Yhteyksien voimakkuutta havainnol- listettiin Pearsonin korrelaatiokertoimen ja sen tilastollisen merkitsevyyden avulla.

Tarkoituksena oli havainnollistaa, miten kunkin fysikaalis-kemiallisten ja biologisten laatumuuttujan tila vaihtelee maatalouden ja vesistökuormituksen voimakkuuden kasvaessa. Myös tilastollisesti ei-merkitsevät yhteydet on tämän vuoksi esitetty.

Lisäksi tarkasteltiin biologisten laatutekijöiden keskinäisiä suhteita hajontakuvioiden ja korrelaatioiden avulla. Tarkastelun tavoitteena oli havainnollistaa eri laatute- kijöiden välisiä mahdollisia riippuvuussuhteita ja tutkia kuvaavatko eri laatutekijät yhtäläisesti hajakuormitettujen vesien tilaa.

(21)

3 MaaMet-seurannan tulokset

3.1

Sisävesien fysikaalis-kemiallinen tila

Fysikaalis-kemiallisten tekijöiden seurantatulosten perusteella hyvää heikompaan tilaan arvioitiin 66 % järvi- ja 69 % jokivesimuodostumista (kuva 2). Tämä arviointi on ELY-keskusten vesienhoidon 2. luokittelukierrokselle tekemä. Kokonaisfosforin pitoisuus vaihteli kasvukaudella jokivesissä 9,3 - 280 µg l^-1 ja järvien päällysvesissä välillä 7 - 131 µg l^-1 (kuvat 3 ja 7). Kokonaistypen pitoisuudet vaihtelivat jokivesissä välillä 114 - 3417 µg l^-1 ja järvien päällysvedessä välillä 203 - 1497 µg l^-1 (kuvat 4 ja 8).

Kuva 2. MaaMet-seurantakohteiden vesimuodostumien fysikaalis-kemiallisten tekijöiden arvioitu tilaluokka vesienhoidon 2. luokittelukierroksella (Lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013).

2 3

13

4 17

11

14 20

19

14 16 8

6 3 2

0 20 40 60 80 100

Järvet Joet Rannikko

Erinomainen Hyvä Tyydyttävä Välttävä Huono Luokittelu puuttuu

%

Savimaiden jokien kokonaisfosforipitoisuudet olivat suuremmat kuin turve- ja kangasmaiden jokien pitoisuudet (kuva 3). Tämä johtuu valuma-alueelta kulkeutu- neesta savipartikkeleihin sitoutuneesta fosforista, joka ei ole kuitenkaan täysin leville käyttökelpoisessa muodossa. Kokonaisfosforin luokkarajat onkin asetettu savimaan tyypeillä muita tyyppejä korkeammiksi. Turvemailta virtaavissa joissa humukseen sitoutunut fosfori kohottaa puolestaan jokien kokonaisfosforipitoisuutta. Myöskään humukseen sitoutuneen fosforin ei katsota oleva täysin leville käyttökelpoista (Ek- holm & Krogerus 2003). Kokonaisravinteet sekä kiintoaineen määrä korreloivat po- sitiivisesti valuma-alueen peltoprosentin kanssa (kuva 6).

(22)

Kokonaistypen pitoisuuksien vaihtelu pintavesissä on suurta ja siksi savimaiden joille ei typen luokkarajoja ole asetettu lainkaan (Aroviita ym. 2012). Turvemailta virtaavissa joissa kokonaistypen pitoisuudet ovat keskimäärin korkeampia kuin kangasmailta virtaavissa joissa (kuva 4).

Kuva 3. MaaMet-jokien kokonaisfosforipitoisuuden keskiarvon vaihtelu jokityypeittäin vuosina 2006-2012 (N = 62 vesimuodostumaa, lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Kukin piste kuvaa yksittäisen vesimuodostuman havaintoa. Paksut vaakaviivat kuvaavat mediaaneja ja laatikot ala- ja yläkvartiileja. Ohuet vaakaviivat ovat vedenlaadulle asetetut luokkarajat (Aroviita ym. 2012). Joki- tyyppien lyhenteet: P = pienet, K = keskisuuret ja S = suuret. k = kangasmaiden, t = turvemaiden ja sa = savimaiden joet (Pilke 2012).

Kuva 4. MaaMet-jokien kokonaistyppipitoisuuden keskiarvon vaihtelu jokityypeittäin vuosina 2006-2012 (N = 59, lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Jokityyppien lyhenteet ja kuvan tarkempi selitys on kuvassa 3.

0 50 100 150 200 250

Er Hy Ty Vä Hu

Pk Kk Sk Pt Kt St Psa Ksa Ssa

Vesimuodostumatyyppi

Kokonaisfosfori (µg/l)

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500

Er Hy Ty Vä Hu

Kokonaistyppi (µg/l)

(23)

Kuva 5. MaaMet-jokien minimi-pH:n vaihtelu jokityypeittäin vuosina 2006-2012 (N = 50, lähde:

VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Jokityyppien lyhenteet ja kuvan tarkempi selitys on kuvassa 3.

Luokituksessa käytetty kolmas vedenlaatumuuttuja on veden pH-arvo, joka on tyypillisesti korkeampi kangasmailta kuin turvemailta virtaavissa joissa, johtuen turvemaiden humuksen happamoittavasta vaikutuksesta (kuva 5). Savimaiden joille ei pH:n luokkarajoja ole määritetty (Aroviita ym. 2012).

4. 5 5. 0 5. 5 6. 0 6. 5 7. 0

Er

Hy Ty Vä

Hu

Min pH

Vähähumuksisten järvien (tyyppi Vh) kokonaisfosforipitoisuudet ovat luonnos- taan alhaiset verrattuna humusjärvien (Ph, Kh, Sh, Rh, Mh, MRh) ja runsasravin- teisten (Rr) tyyppien pitoisuuksiin (kuva 7). Kokonaisfosforipitoisuuden vaihtelu oli suurinta matalilla (Mh, MRh) ja runsasravinteisilla (Rr) maa- ja metsätalouden kuormittamilla järvillä. Tähän on syynä valuma-alueelta huuhtoutuneiden aineiden suuri ajallinen vaihtelu sekä matalien järvien alttius tuulen ja kalojen aiheuttamalla resuspensiolle. Kokonaistypen vaihtelu eri järvityypeissä on hyvin samankaltainen kokonaisfosforin kanssa (kuva 8 ). Kuten joissa, kokonaisfosforin ja -typen pitoisuudet sekä kiintoaineen määrä kasvavat peltoprosentin kasvaessa (kuva 9). Raudan osalta korrelaatiota ei ole havaittavissa.

Valuma-alueen peltopinta-alan kasvaessa jokivesien kokonaisfosforin, -typen ja kiintoaineksen pitoisuudet kasvavat (kuva 6). Kokonaisfosforin ja raudan suhde valuma-alueen peltoprosenttiin näyttää kuvan 6 mukaan samankaltaiselta. Lisäksi näiden muuttujien osalta on havaittavissa, että jokivesimuodostumien tyypittely turve-, kangas- ja savimaatyyppeihin on erotteleva tekijä. Kokonaistypen ja kiintoaineksen osalta ei vastaavia ryhmiä ole selkeästi havaittavissa.

Jatkossa typen osalta tulisi tarkastella epäorgaanista ja orgaanista typpeä erikseen ja pohtia niiden ottamista mukaan luokittelumuuttujiksi. Kiintoaineksen osalta tulisi tutkia tarkemmin, mistä aineksista kiintoaines tarkalleen koostuu eli mitä alkuaineita kiintoaines sisältää turve-, kangas- ja savimailla ja onko sillä vaikutusta vesistön biologiseen tilaan. Mielenkiintoista olisi tietää missä muodossa rauta on ja miten fosfori on sitoutunut näissä kolmessa eri tyypissä. Jatkossa olisi myös selvitettävä näytteenoton edustavuutta kuormitusseurantaan tutkimalla, miten hyvin näytteenotto kattaa tul- vakaudet, jolloin valtaosa maa- ja metsätalouden kuormituksesta kulkeutuu (Ekholm

(24)

Kuva 6. Kasvukauden keskimääräisen kokonaisfosforin (N = 55), kokonaistypen (N = 59), raudan (N = 33) ja kiin- toaineen (N = 49) suhde valuma-alueen peltoisuuteen vuosina 2006-2012 kangasmaiden, turvemaiden ja savimaiden MaaMet-jokikohteilla. Kokonaisfosforin ja peltoisuuden korrelaatio oli voimakkaampi turvemaiden (Pearson r = 0,84, p < 0,001) kuin savimaiden (r = 0,71, p < 0,001) ja kangasmaiden (r = 0,80, p < 0,05) joilla. Raudan ja peltoisuuden korrelaatio oli voimakkaampi kangasmailla (r = 0,85, p < 0,05) kuin turve- (r = 0,69, p < 0,001) ja savimailla (r = 0,48, p < 0,05). Kokonaistypen ja kiintoaineen yhteys peltoisuuteen oli voimakkuudeltaan samankaltainen eri tyyppisissä joissa ja koko aineistossa.

Järvillä kokonaisfosforin ja valuma-alueen peltoisuuden välinen suhde ei ollut niin selvä kuin jokivesissä (vertaa kuvat 6 ja 9). Tämä voi johtua siitä, että järvien pidemmästä veden viipymästä johtuen sisäiset prosessit vaikuttavat ravinteiden pitoisuuksiin enemmän kuin jokivesissä. Järvien päällysvedessä kokonaisfosforin ja -typen pitoisuudet nousivat kuitenkin tilastollisesti merkitsevästi valuma-alueen peltoprosentin kasvaessa.

0 50 100 150

200 p < 0.001

0 1000 2000 3000 4000 5000

6000 rP = 0.14

Peltojen osuus valuma-alueesta (%)

Rauta (µg/l)Kokonaisfosfori (µg/l)

p = 0.282

Peltojen osuus valuma-alueesta (%) r_P= 0.65

0 10 20 30 40

0 500 1000 1500 2000 2500

3000 p < 0.001

0 20 40 60 80

Kiintoaine (mg/l)

p < 0.001

Peltojen osuus valuma-alueesta (%) r_P= 0.76

r_P= 0.76

0 10 20 30 40

Kangas Turve Savi

(25)

Kuva 7. Kokonaisfosforipitoisuuden keskiarvon vaihtelu järvityypeittäin MaaMet-seurantakohteilla vuosina 2006-2012 (N = 56, lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Kukin piste kuvaa yksittäisen vesimuodostuman havaintoa. Paksut vaakaviivat kuvaavat tyyppien mediaaneja ja laatikot ala- ja yläkvartiileja. Ohuet vaakaviivat ovat vedenlaadulle asetetut luokkarajat (Aroviita ym. 2012). Järvi- tyyppien lyhenteet: P = Pienet, K = Keskisuuret, S = Suuret. Vh = Vähähumuksiset, h = humusjär- vet, Rh = Runsashumuksiset, M = Matalat, Rr = Runsasravinteiset, Rk = Runsaskalkkiset.

Kuva 8. Kokonaistyppipitoisuuden keskiarvon vaihtelu järvityypeittäin MaaMet-kohteilla vuosina 2006-2012 (N = 56, lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Järvityyppien lyhenteet ja kuvan tarkempi selitys ovat kuvassa 7.

20 40 60 80 100 120

Er Hy Ty Vä Hu

Vh Ph Kh Rh MVh Mh MRh Rr Rk

400 600 800 1000 1200 1400 1600

Er Hy Ty Vä Hu

Vh Ph Kh Rh MVh Mh MRh Rr Rk

(26)

20 40 60 80 100 120

rp= 0.42 p = 0.002

0 1000 2000 3000 4000

rp= 0.03 p = 0.848 Peltojen osuus valuma-alueesta (%)

Rauta (µg/l)Kokonaisfosfori (µg/l)

0 10 20 30

500 1000 1500 2000

rp= 0.31 p = 0.02

0 10 20 30 40 50 60

rp= 0.4 p = 0.004

Kiintoaine (mg/l)Kokonaistyppi (µg/l)

0 10 20 30

Kuva 9. Vuosien 2006-2012 kasvukauden (VI-IX) MaaMet-järvien keskimääräisen kokonaisfosforin (N = 55), kokonais- typen (N = 59), raudan (N = 38) ja kiintoaineen (N = 49) suhde peltojen osuuteen valuma-alueella.

3.2

Rannikon fysikaalis-kemiallinen tila

Ravinteet, näkösyvyys ja pohjanläheinen happi ovat tila-arvioita tukevia muuttujia Suomen rannikkovesien ekologisessa luokituksessa. Ensimmäisellä luokituskaudella käytettiin talven kokonaisravinteita, jotka säätelevät kevään ja kesän rehevyystasoa.

Toisella kaudella luokituksessa on käytetty kesän kokonaisravinteita, koska talvira- vinteet eivät näyttäneet tukevan riittävän hyvin ekologista luokitusta mallitulosten (Fernandes ym. 2012) ja edellisellä kaudella saatujen kokemusten perusteella. Kesän ravinnemäärät ovat yleensä pienempiä kuin talvella, koska ravinteita sedimentoituu veden pintakerroksista planktoniin sitoutuneena. HELCOMin kehittämässä HEAT -luokituksessa on kokonaisravinteiden sijaan käytössä talven epäorgaaniset ravinteet (HELCOM 2009 a). HEAT -työkalu perustuu vesipuitedirektiiviin; se on kehitetty

(27)

erityisesti tukemaan Meristrategiadirektiivin mukaisia tila-arvioita ja on VPD -tul- kinnaltaan hieman erilainen kuin Suomessa käytössä oleva luokitustyökalu (HERTTA VEMU2). Ennen kuin talven epäorgaaniset ravinteet voidaan ottaa mukaan Suomen rannikkovesien ekologiseen luokitukseen, niiden vertailuarvot ja luokituskriteerit tulisi tarkistaa, koska ravinteiden vaihtelu on suurta rannikkovesityyppien sisällä.

Tässä raportissa keskitytään kesän kokonaisravinteiden perusteella tehtyihin rehe- vyyden tila-arvioihin tutkimuskaudella 2007 - 2011.

Fysikaalis-kemiallisten tekijöiden seurantatulosten perusteella hyvää heikompaan tilaan luokittui 98 % rannikon MaaMet-kohteista (kuva 2). Rannikon vesimuodos- tumissa ravinnepitoisuuksien vaihtelu oli suurta sekä rannikkovesityyppien välillä että sisällä (kuvat 10 ja 11). Kesäaikaiset kokonaisfosforin pitoisuudet olivat suurim- mat Suomenlahdella, jossa tyyppikohtainen mediaani oli noin 40 µg l^-1 (kuva 10).

Merenkurkun sisäsaaristossa mediaani (33 µg l-1) oli suunnilleen samaa tasoa kuin lounaisessa sisäsaaristossa. Alhaisimmat fosforipitoisuuden mediaanit (10 ja 17 µg l^-1) mitattiin Perämerellä. Vesimuodostumakohtainen vaihtelu oli huomattavinta ete- läisillä ja lounaisilla rannikkoalueilla: suurimmat fosforin keskipitoisuudet mitattiin Pernajanlahden ja Halikonlahden perukoissa (90 ja 140 µg l^-1) ja pienimmät Paimion- lahden ulko-osassa sekä Rauman ja Eurajoen saaristossa (alle 25 µg l^-1). Selkämerellä suhteellisen korkeita keskipitoisuuksia (yli 50 µg l^-1) mitattiin Kristiinankaupungin edustalla.

Kuva 10. Kokonaisfosforin keskipitoisuuden vaihtelu rannikkotyypeittäin MaaMet-seurantakoh- teilla (N = 28, lähde: VEMU2-tietokanta 18.9.2013). Kukin piste kuvaa yksittäisen vesimuodostuman havaintoa. Paksut vaakaviivat kuvaavat tyyppien mediaaneja ja laatikot ala- ja yläkvartiileja.

Ohuet vaakaviivat ovat vedenlaadulle asetetut luokkarajat (Aroviita ym. 2012). Ls-tyypin yksi poikkeava havainto (132 µg l^-1) jätetty pois kuvasta. Vesimuodostumatyyppien lyhenteet: Ss = Suo- menlahden sisäsaaristo, Ls = Lounainen sisäsaaristo, Lv = Lounainen välisaaristo, Ses = Selkämeren sisemmät rannikkovedet, Ms = Merenkurkun sisäsaaristo, Ps = Perämeren sisemmät rannikkovedet ja Pu = Perämeren ulommat rannikkovedet.

0 10 20 30 40 50 60 70

Er Hy Ty Vä Hu

Ss Ls Lv Ses Ms Ps Pu